环 境 工 程EnvironmentalEngineering
Vol.38 No.7Jul. 2020
UV/O3-Na2S2O8处理活性炭再生冷凝废水效能及机理
王 燕1,2 邹吕熙1 茆林凤3 陈亚丽3 李 激1,4,5∗
3.赢特环保科技(无锡)有限公司,江苏无锡214000;4.江苏省厌氧生物技术重点实验室,江苏无锡214122;
(1.江南大学环境与土木工程学院,江苏无锡214122;2.江苏杰尔科技股份有限公司,江苏无锡214106;
5.江苏高校水处理技术与材料协同创新中心,江苏苏州215009)
摘要:过热蒸汽法再生活性炭的过程中会产生大量含难降解有机物的冷凝废水,为去除冷凝废水中难降解COD,提高可生化性,采用紫外/臭氧活化过硫酸盐(UV/O3-Na2S2O8)氧化体系对活性炭再生冷凝废水进行处理,考察了O3投加量、初始pH和Na2S2O8投加量等因素对有机物处理效能的影响,并采用红外光谱、紫外-可见光谱和三维荧光等表征0.4g/L时,在120min内对冷凝废水的COD去除率达到82.1%,色度(CN)去除率达到86.3%。冷凝废水可生化性得
手段探究了冷凝废水处理过程中的变化机理。结果表明:当O3投加量为30mg/L,pH值为9.0,Na2S2O8投加量为
到提高,BOD5/COD值由0.17提升至0.46。由冷凝废水溶解性有机物(DOM)的表征可知,DOM中的腐殖质和发色基团被持续氧化,芳构化程度降低,色氨酸类有机物得到有效去除。结论表明,UV/O3-Na2S2O8氧化体系可有效去除冷凝废水中的难降解有机物。
关键词:紫外/臭氧活化;过硫酸盐;冷凝废水;处理效能;降解机理
DOI:10.13205/j.hjgc.202007006
EFFICIENCYANDMECHANISMOFUV/O3-Na2S2O8INTREATING
ACTIVATEDCARBONREGENERATIONCONDENSATEWASTEWATER
(1.SchoolofEnvironmentandCivilEngineering,JiangnanUniversity,Wuxi214122,China;2.JiangsuGLTechnology
WANGYan1,2,ZOULv-xi1,MAOLin-feng3,CHENYa-li3,LIJi1,4,5∗
Co.,Ltd,Wuxi214106,China;3.YingtecEnvironment&Technology(Wuxi)Co.,Ltd,Wuxi214000,China;
4.JiangsuKeyLaboratoryofAnaerobicBiotechnology,Wuxi214122,China;5.JiangsuUniversityCollaborative
InnovationCenterofWaterTreatmentTechnologyandMaterial,Suzhou215009,China)
Abstract:Duringtheregenerationofactivatedcarbonbysuperheatedsteammethod,alargeamountofcondensedwastewater
containingrefractoryorganicswillbeproduced.InordertoremovetherefractoryCODinthecondensedwastewater,improve
thebiodegradabilityandfacilitatethesubsequentbiodegradation,UV/ozoneactivatedpersulfate(UV/O3-Na2S2O8)oxidation
systemwasusedtotreattheactivatedcarbonregenerationcondensatewastewater.Theeffectsofozonedosage,initialpHand
Na2S2O8dosageonthetreatmentefficiencyoftheorganicswereinvestigated.Thechangesinthetreatmentprocessofthecondensatewastewaterwereinvestigatedbymeansofinfraredspectrum,UV-Visspectrumandthree-dimensionalfluorescence.
Theresultsshowedthatwhenthedosageofozonewas30mg/L,pHwas9.0,andNa2S2O8dosagewas0.4g/L,theremovalrateofCODandchroma(CN)was82.1%and86.3%,respectively.Thebiodegradabilityofcondensedwastewaterwas
improved,andtheBOD5/CODvaluewasincreasedfrom0.17to0.46.Itcouldbefoundfromthecharacterizationofdissolved
organicmatter(DOM)incondensedwastewaterthathumusandchromophoreinDOMwereoxidizedcontinuously,andthe
- 02 -15 收稿日期:2020
aromatizationdegreewasreduced.Tryptophanorganicswereeffectivelyremoved.TheresultsshowedthatUV/O3-Na2S2O8
基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07202-001-004)。
第一作者:王燕(1987-),女,博士,主要研究方向为废水处理工程。wangyanjnhj@126.com
∗通信作者:李激(1970-),女,博士,教授,主要研究方向为水污染控制与资源化。liji@jiangnan.edu.cn
第7期
王 燕,等:UV/O3-Na2S2O8处理活性炭再生冷凝废水效能及机理
39
oxidationsystemcouldeffectivelyremovetheorganicsinthecondensedwastewater.
Keywords:UV/ozoneactivation;persulfate;condensatewastewater;processingefficiency;degradationmechanism
0 引 言
活性炭作为一种具有多孔结构的水处理材料,对水中存在的有机物和一些无机物能够有效去除。在污水处理厂深度处理单元运用活性炭吸附的方式进行污水水质净化具有投资成本低、结构简单等优势,近几年已开始在排放标准要求严格地区的污水处理1 材料与方法1.1 实验材料
本实验使用的冷凝废水取自某综合污水处理厂(生活污水约占60%,工业废水约占40%)二级出水有刺激性气味,具体水质指标见表1。
的活性炭再生冷凝废水。该冷凝废水外观呈淡黄色,
厂提标改造中逐渐得到应用[1]有机物达到饱和时,需进行再生以实现循环利用。当活性炭吸附水中。当前在工业上应用较为广泛的再生方式是热再生。过热蒸汽再生是一种新型的热再生方式,将活性炭原位再生,避免炭转移质量损失,有较好的应用前景。由于过热蒸汽再生过程中需要使用水蒸气对活性炭进行脱附,因此会产生大量的冷凝废水,这类废水可生化性较差,若回流到污水处理厂进水中,目前常规的生化处理方法无法对其进行有效处理。因此,寻找一种高效、经济的方法处理活性炭再生过程中产生的冷凝废水,关系到其在污水处理中的推广和应用。
目前,尚无成熟、有效的技术用于此类冷凝废水的处理。针对此类废水的处理研究多集中在O[2,3催化氧化和Fenton氧化技术3]等方面,然而以上方法都
普遍存在去除效果差、催化剂回收成本高和容易造成二次污染等问题。基于过硫酸盐(PS)的高级氧化技术,是近年来逐渐发展起来的新型高级氧化技术,具有氧化性强,成本低的优点
[4]
用中通过活化剂活化产生SOPS在使
+
+
4-。采用Fe2活化。然而Fe2在反应过程中易生成·,该技术基于当前应用较广Fe的3是
+
Fe3+
在碱性条件下易产生沉淀,影响氧化效果并造成
,二次污染[5]。近年来,已有将O3和PS结合处理垃圾渗滤液的研究,其反应机理是利用O3在水中分解
生成的·OH活化PS产生SO-
4,而UV·[6]/O。而O3产生·OH的速率较慢,产量也较低3的联合则有助于提高·OH的产生速率。
因此,本文采用UV/O3冷凝废-Na2化体系对活性炭再生水进S2行O8处(UV理,/考O3察-PS)了氧
O3
投加量、初始pH、Na2中有机物处理效能的影响S2O8投加量等因素对冷凝废水,并探究了处理过程中的水质特性变化,以期为实际工程中处理冷凝废水提供技术参考。
表1 冷凝废水水质情况
Table1 Waterqualityofcondensationwastewater
ρ((mgCOD)//ρ(BOD(mg/5)/BODpH值色度/倍425
L)72.2
L)COD
5/ρ((mgTN)0.17//ρ50.3
L)((mgTP)/0.15
/L)7.0
50
1.2 实验装置
示。可知UV/O3:反应器上部设有密封装置防止气体逸散-PS处理冷凝废水的实验装置如图1所
,其中装入500英灯罩保护浸没在溶液中的紫外灯mL冷凝废水。在反应器中间固定有石
(2017FM,广东雪莱特光电公司,额定功率为150使紫外光能够均匀地照射在水溶液中W,主波长为。反应器外部185nm),有可以控制反应温度的水浴恒温装置。臭氧发生器(QJ-8002K,苏州伽柏公司,额定功率120气体先经旁路进行O美国W)IDEAL产生的
3检测(UV-200T,公司),待O3发生量稳定后调节三通阀,O3气体经陶瓷曝气头布散入反应器内,然后启动电磁搅拌器,使反应器内O3含量均匀。开启紫外灯并调节反应条件使反应开始。反应中剩余O3气体通入含有2%液的吸收瓶吸收。
KI溶
图1 实验装置流程
Figure1 Flowchartoftheexperimentaldevice
1.3 分析方法1.3.1 基本水质分析
的测定COD重铬酸盐法测定采用HJ》,BOD828—2017《水质化学需氧量
《水质5测定采用HJ五日生化需氧量(BOD505—2009
5)的测定稀释与接种
40
环 境 工 程
-
第38卷
法》,pH值测定采用GB6920—1986《水质pH值的
测定玻璃电极法》,色度(表色)测定采用GB11903—89《水质色度的测定》中稀释倍数法。
发SO4·,协同氧化降解废水中的有机物,提高COD的去除率。由此推测,在UV/O3-PS氧化体系中,随着冷凝废水中O3投加量的增加,水中溶解的O3会在紫外光辐照下分解产生更多的·OH[9]。·OH不但能够氧化冷凝废水中的有机物,还能够活化体系中的PS产生SO4·,从而协同氧化降解冷凝废水中有机
-
为更好地定量废水的色度,本研究采用Tizaoui
等[7]提出的色度(真色,CN)表征方法,其计算见式(1):
CN=
+A2+A2A2436525620A436+A525+A620
(1)
物。而当O3投加量>30mg/L时,由于液相中溶解的
式中:A436、A525、A620分别为436,525,620nm波长处O3浓度持续增加,O3会和冷凝废水中的有机物竞争与·OH的反应,对氧化降解冷凝废水中的有机物降的吸光度值。
1.3.2 三维荧光光谱测定
三维荧光光谱采用荧光分光光度计(F-7000,日本日立公司)进行测定。待测样品首先用超纯水稀释,确保总有机碳(TOC)含量<10波长(Emg/L。设置激发
nm,Ex)为200~500隔均nm,设定发射波长为10设定为12000nm,(E仪m)器为扫250描~速500x和Em的间度
1.3.3 红外光谱分析
nm/min。
红外光谱采用傅里叶红外光谱仪(IRTracer-100,日本岛津公司)进行测定。取水样50燥机中冻干48mL,比1∶100混合研磨h,将冻干后的固体样品与,均匀压片后立即进行KBr在冷测按质量
冻干
试。扫描波数范围为4000~500cm-
1,分辨率为0.5cm-
1描次数为32次。
,扫
1.3.4 紫外-可见光谱分析
紫外-可见光谱采用紫外分光光度计(DR-6000,美国哈希公司)进行测定。将消除残余O超纯水稀释相μm同倍的数玻后璃进纤行维测滤3干扰的水样经过0.45定膜,进设行置过扫滤描,并波使长用
为200~500nm,扫描间隔为0.52 结果与讨论
nm。
2.1 O3投加量对处理效能的影响
控制冷凝废水的初始pH值为7.0,反应时间为
120凝废水min,PSCOD投加和CN量为去除0.效4果g/L,的影考响察,O3投加量对冷见图2。可知:
未投加O3时,冷凝废水COD和CN的处理效果较差。冷凝废水COD和CN的去除率随着O3投加量的提高先快速升高后趋于平缓,当Omg/L时,对COD和CN的去除率达3投加量达到3071.7%和78.4%,继续提高O到最高,分别为3投加量则基本不发生
变化。Amr等[8]报道通过增加O3的投加量,能够促进溶液中·OH的生成,而·OH又会直接激活PS并引
解产生消极的影响。因此,本文选择臭氧的最佳投加
量为30mg/L。
—■—COD;—●—CN。
图2 OCN去除效能的影响
Figure3浓度对COD和2 Effectofozoneconcentrationonremovalefficiencyof
CODandCN
2.2 初始pH值对处理效能的影响
在反应时间为120PS投加量为0.4g/L的条件下min,O,3投加量为30考察初始pH值对冷
mg/L,
凝废水COD和CN去除效果的影响,见图3。可知:在UV/O3废水COD-PS和CN体系中的去,冷凝废水的初始除有较大影响。当pH溶值对冷凝液的pH值<9.0时,在120除率随着pH值的min升高反应时间内而增加;当,COD冷凝废和水CN的的去
初始pH率达到=9.086.时3%。,CODFurman去除率等最[10]高讨论了碱度对为82.1%,CNPS的去反应除性能的影响,认为在弱碱性环境下PS可在·OH的作用下活化以产生SO4-
和CN的去除率低于中性条件和碱性条件的原因·。由此推测,在酸性条件下COD
可能是,在酸性环境下,UV/O3,有机物与O-PS体系主要以O3的直
接氧化为主3的直接反应速率常数较低;而在弱碱性环境下,体系则以·OH和SO4-
化为主,有机物与·OH和SO·的间接氧
4-
氧的直接氧化反应速率更快[11]·的直接反应速率比臭
11.0的强碱性环境时,COD和;CN当初始的去pH除率值升高至降,这可能是在强碱性环境下,液相中溶解的O反而下
3逐渐
第7期
王 燕,等:UV/O3-Na2S2O8处理活性炭再生冷凝废水效能及机理
41
分解[12],其浓度低于pH=9.0时的浓度,O3直接氧化有机物的能力被明显削弱所致。因此,对比不同pH值下冷凝废水的处理效果,本文选择pH=9.0作为最佳的初始pH值。
—■—COD;—●—CN。
图3 初始pH对COD和CN去除效能的影响
Figure3 EffectofinitialpHonremovalefficiencyofCODandCN
2.3 Na2控制反应时间为S2O8(PS)投加量对处理效能的影响
120min,O3投加量为30初始pH=9.0,考察PS投加量对冷凝废水CODmg/L,
和CN逐渐增加去除效果的,COD影和响CN,见去除率也呈明显上升趋势图4。可知:随着PS投加。量当PS投加量为0.4CN着PS的去除投加量的增加率分别g达/L,PS到时,82.去除效果最佳在·1%OH和的活化作用下86.3%。,此时可COD能和
,是能够随在体系中产生更多SO4-
的降解,从而提高了COD·,和促进CN了的去除率冷凝废水。中Kurukutla有机物
等[13]比较了Fenton氧化和PS氧化对罗丹明B的脱色率,发现相比Fenton氧化46%的脱色率,PS氧化最高可达到95%的脱色效果。李才华等[14]分析了单独O3和O3表明,O-PS体系中体系对垃圾渗滤液的处理效能,结果3-PS低了O3的利用率相对单独O3体系提高了38%,且降处理成本。而当PS的投加量化>0.,Tizaoui4g/L时等,[冷凝废水7]认为这可能是因为投加过量的COD的去除率基本不发生变
PS会消耗体系中的·OH,过量的SO4-
从而达到平衡,抑制了反应的进行·之间也。因此本文选择的会相互淬灭
2.PS4 最佳投加量为冷凝废水可生化性分析
0.4g/L。
水质的可生化性指标一般采用BOD5价,该指标体现了废水中可生物降解的有机物占总有/COD评机物量的比值。当BOD5水中难降解COD含量较高/COD,采用<0.传4统时活,通性常污认泥为法废难以降解,而需通过化学氧化的方法提高其可生化性,以利于后续生物处理[15]。冷凝废水中存在的大分子
—■—COD;—●—CN。
图4 PS投加量对COD和CN去除效能的影响
Figure4 EffectofPSdosageonremovalefficiencyofCODandCN
有机物、腐殖质等会降低废水的可生化性,不适合直
接进生化段进行处理。研究发现,高级氧化技术可提高难生物降解废水的可生化性[16]UV的影响/O,因此本文考察了3-PS,结果见图体系在5。
处理过程中对冷凝废水可生化性图5 冷凝废水可生化性变化
Figure5 Biochemicalchangeduringcondensatewastewatertreatment
由图5a可知:在反应时间120中COD值随着反应时间的延长而逐渐降低min内,,BOD冷凝废水
则在反应的前305值
120min时又降低。min这可能是因为内降低,30~UV90/Omin3-PS内体系在
升高,降解冷凝废水COD的同时也在降解BOD5部分COD会生成BOD,而降解的
5因此BOD,BOD5又被自由基不断矿化,PS体系降5值呈波动性变化。由图5b可知:UV/O解冷凝废水的BOD3-
5间延长呈逐渐增加趋势,由原水的/COD0.17值随提着升反至应处时理
42
环 境 工 程第38卷
出水的0.46,达到了较好的可生化性。杨岸明等[17]研究了O3氧化二级出水有机物的可生化性,将BOD5/COD值的提高归结于有机物分子量的变化,由此推测冷凝废水可生化增加的原因可能是由于随着反应时间的延长,体系中的自由基不断破坏冷凝废水中的有机物的结构,冷凝废水中大部分的难降解大、中分子有机物转化为中、小分子,部分难生物降解的有机物转化为易降解的有机物甚至完全矿化,使废水的BOD5/COD值得到了提高,有利于后续的生化处理。
1635,1384cm
-1
处的吸收增强,程亮等[19]认为可能
是因为体系共轭程度发生变化,腐殖质中的发色基团发生了较为剧烈的1,3-偶极环加成反应,由此推断UV/O3-PS体系能够氧化腐殖质中的发色基团,造成冷凝废水色度的降低。当原水处理120min时,在
3420cm
-1
处的吸收峰减弱并变为3726,3624,3421,
-1
3149,3047cm
处等多个吸收峰,表明已转化为醇的处的吸收则进一步增强,推测是因为
1384,1113cm
O—H以及芳烃、烷的C—H伸缩振动[20];1635,
-1
2.5 有机物变化分析2.5.1 官能团
溶解性有机物(DOM)是一种结构复杂但却十分稳定的有机化合物,其物理、化学和生物活性非常活跃。分析处理过程中冷凝废水的DOM官能团的变化情况,有助于从组成和性质等方面了解处理过程中DOM官能团在的转化UV规/O律。为进一步解析冷凝废水中DOM3用红外光谱技术对冷凝废水原水和处理后水进行官-PS体系处理过程中的变化情况,利能团识别,见图6。
图6 冷凝废水原水和处理后水的红外光谱图Figure6 FT-IRspectrumofrawwaterandtreatedwaterin
condensatewastewater
由图6可知:冷凝废水原水在3420缔合—OH的伸展振动峰;2922,2853C—H伸缩振动;1635cm
-1
为芳香共轭cm
cm
-1
为氢键
-1
为烷烃的
双键C
C、
C
-1
为甲基的对称变形振动峰O、COO—羧基共轭双键的伸缩;1113-1
振可能为烷氧基动;1384cm
、
酚、醇的伸缩振动峰;598cm
-1
处为炔烃的cmC—H
变形振动[18]富,种类复杂。。表明冷凝废水中包含的官能团较为丰
原水处理60处吸收增强,而在2922,2853min后cm
的-水1
处样的,在吸收3420cm
-1
减
弱,陈炜鸣等
[16]
认为,可能是由于废水中的腐殖质类
物质分子上的O—H发生了较为剧烈的氧化反应,且大分子有机物逐渐被降解,也间接说明UV/O3系在反应过程中氧化了废水中的腐殖质分-PS子;体在
反应的持续进行使冷凝废水中大分子有机物逐渐被降解,腐殖质被进一步被氧化。
2.5.2 结 构
物结构中的不饱和共轭建存在一定的关系DOM在紫外-可见光区的吸收与废水,中而紫外区的有机
的吸收则与DOM的芳香性有关。根据冷凝废水的紫外-可见光谱(图7),可以从有机物结构变化的层面推测处理过程中DOM的变化机理。冷凝废水处理前后的紫外-可见光吸收光谱在200~250强吸收,表明冷凝废水中存在不饱和化合物及共轭的nm内显示出
2个不饱和键说明存在杂芳环;在250;而在可见光区的吸收强度较低~290收,nm也存在一定强度的吸
,表明废水中的腐殖质具有较大的共振能量,芳香性较高[21]。而在反应进行5生了偏移,峰的强度有所增加min后,推测是由于氧化过程,其吸收峰的位置发
中生成了某些中间产物,使得有机物结构发生了变化;继续延长反应时间,特征吸收峰在整个紫外光区
均呈下降趋势,Qiang等[22]认为,有机废水特征峰在紫外区下降是由于腐殖质发生了亲电取代反应与加成反应。可见,UV/O3腐殖质的结构,降低冷-PS凝体系在处理过程中会破废水芳香性和腐殖化坏的程度。
A—0min;B—5min;C—10min;D—30min;
图7 E—60不同时间段紫外min;F—120-可见光光谱min。
Figure7 UVvisiblespectrumindifferentperiods
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王 燕,等:UV/O3-Na2S2O8处理活性炭再生冷凝废水效能及机理
43
2.5.3 含 量
三维荧光光谱可用于分析腐殖质中π-π∗共轭双键的芳香类化合物,常与红外光谱的分析相结合来
印证对处理水样前后DOM定性定量的分析结果。活性炭再生冷凝废水处理过程中的三维荧光光谱见图8,DOM的荧光类型及强度变化见表2。
图8 三维荧光光谱
Figure8 Threedimensionalfluorescencespectrum
表2 DOM的荧光类型及强度变化
Table2 Fluorescencetypeandintensitychangeof
吸附二级出水中的难降解有机物脱附至冷凝废水中形成的。不过,经过UV/O3-PS体系处理后,冷凝废
dissolvedorganicmatter
样品原水5min
Ex/Em230.0/370.0230.0/365.0230.0/360.0230.0/365.0230.0/355.0
Peak1
荧光去除率/强度IA%9648.03831.02836.01368.0740.0460.0
—60.370.685.892.395.2
Ex/Em290.0/365.0290.0/355.0285.0/350.0290.0/350.0295.0/365.0285.0/350.0
Peak2
水的荧光峰强发生了明显变化,处理30min,Peak183.33%,这说明冷凝废水中的色氨酸类小分子有机体系氧化。由此可知,冷凝废水经UV/O3-PS体系处理后体系π电子系统发生变化,即废水中的芳香环减少并被逐渐被氧化为小分子物质。3 结 论
中有机物,在臭氧投加量为30mg/L,pH值为9.0,PS
荧光去除率/
强度IA%7639.0
—
3716.02712.01273.0631.0356.0
51.464.583.391.795.3
的去除率便达到85.82%,Peak2的去除率高达
物和难降解的类腐殖质能在短时间内被UV/O3-PS
10min30min60min
120min230.0/360.0
观察图8a可知:原水主要有4个发光区域,其中,主峰(Peak1,Ex/Em=230nm/370nm)和侧峰
1)UV/O3-PS氧化体系可以有效去除冷凝废水
(Peak2,Ex/Em=290nm/365nm),分别代表酪氨酸
类蛋白质和酪氨酸/色氨酸类蛋白质[23]。结合图8b—f和表2可知:原水在酪氨酸类蛋白质和酪氨酸/色氨酸类蛋白质区域产生了较大的荧光强度。Xi等[24]的研究表明:紫外区酪氨酸类蛋白的荧光主要是由一些高分子量、高荧光效率的类腐殖质所引起的,采用生物处理无法有效降解类腐殖质等芳香性物质,因而类腐殖质被认为是难降解的有机组分。这表明原水中存在一定的难降解有机物,可能是由活性炭
投加量为0.4g/L时,120min内对冷凝废水的COD去除率达到82.1%,CN的去除率也达到86.3%。
2)在UV/O3-PS体系处理冷凝废水的过程中,冷
0.17提升至0.46,有利于后续冷凝废水回流至污水处理厂后进行生物处理。
3)在UV/O3-PS处理冷凝废水过程中,部分难降
凝废水的可生化性得到了提高,BOD5/COD值由
解大分子有机物逐渐被降解,腐殖质和发色基团被持续氧化。DOM的芳香性和分子量减少,芳构化程度
44
环 境 工 程
第38卷
InfluenceofpHandozonedoseonsulfaquinoxalineozonation[J].
降低。色氨酸类有机物和难降解的类腐殖质在短时间被氧化,芳香环减少并被逐渐被氧化为小分子物质。这些都有利于冷凝废水在后续工艺的进一步处置。
参考文献
[1] 孙钰林,丁然,高迎新,等.工业园区废水深度处理的活性炭
[12] 程江,张晖,杨卓如,等.臭氧吸收中液相臭氧浓度和增强因
JournalofEnvironmentalManagement,2016,195(2):224-231.
[13] KURUKUTLAAB,KUMARPSS,ANANDANS,etal.
子理论预测[J].化工学报,1997,48(6):698-705.
吸附—混凝技术中试研究[J].给水排水,2018,54(1):85-90.
Sonochemical
hydrogenperoxide/peroxydisulfate/peroxymonosulfate,withFe2
degradationpathway
of
Rhodamine
B
using
oxidants,
+
[2] 姜贵清,裴翠珍,张磊,等.蒸发浓缩-光芬顿氧化法处理炼
ion:
EngineeringScience,2015,32(2):129-140.
proposed
and
kinetics[J].Environmental
油厂废碱水的研究[J].工业用水与废水,2018,49([3] 32.
6):29-LIpretreatedZP,LIUcoalF,chemicalYOUH,etindustryal.Advancedwastewatertreatmentusingofthebiologically
catalytic
ozonation
circulatingfluidizedprocesscombined
with
agas-liquid-solid
internal
[4] PAN2018,X77(X,7CHEN/8):1931-1941.
bedreactor[J].WaterScience&Technology,
4′-TrihydroxybenzophenoneJ,WUNN,byetpersulfateal.Degradationactivatedofaqueouswith2,4,
doped[J].Watercarbonaceousnitrogen
Research,materials2018,and143:the[5] KATTEL176-187.
formationofdimerproductsstrengthwastewaterE,DULOVAbyN,FeVIISIMAA2+
-activatedM,persulfateetal.Treatmentofhigh-359.
37andperoxide[J].EnvironmentalTechnology,2016,(3hydrogen
):352-[6] SOUBHA,MOKHTARANIN.Theposttreatmentofprocesses[persulfatecomposting
leachatewithacombinationofozoneandoxidation
[7] TIZAOUIJ].C,BOUSELMIRSCAdvances,L,2016,MANSOURI6:6113-6122.
L,leachate[J].JournaltreatmentofHazardouswithozoneandozone/hydrogenperoxideetal.
Landfill
systems
[8] AMRSSA,HAMIDIAMaterials,A,MOHD2007,N140(A.1Optimization/2):316-324.
of
stabilizedleachatetreatmentusingozone/persulfateinoxidation1441.
process[J].WasteManagement,2013,33(the6)advanced
:1434-[9] LIANGJ,BINGC,DIYAW,etal.TheremovalofCODand
NH:3-Nexperimentalfromatrazineinvestigation
productionwastewaterand
treatmentusingOUV/
3kineticmodeling[J].
[10] FURMAN2691-2701.
EnvironmentalScienceandPollutionResearch,2017,25(4):
OS,TEELAL,AHMADM,etal.Effectofbasicity
[11] VANESSA2011,onpersulfate137(R4)reactivity[:U,241-247.
J].JournalofEnvironmentalEngineering,
MILENAGM,MONTSERRATP,etal.
[14] 李才华,姜枫,邹秋爽,等.臭氧-过硫酸盐工艺深度处理垃
圾焚烧渗沥液[J].环境工程学报,[15] 邹吕熙,李怀波,2017,11(4):2233-2240.
郑凯凯,等.太湖流域城镇污水处理厂进水
水质特征分析[J].给水排水,[16] 陈炜鸣,张爱平,李民,等.O2019,55(7):39-45.
3/H2O2降解垃圾渗滤液浓缩液
的氧化特性及光谱解析[J].中国环境科学,[17] 杨岸明2160-2172.
2017,37(6):
,常江,甘一萍,等.臭氧氧化二级出水有机物可生化
性研究[J].环境科学,[18] SCANDELAIAPJ,RIGOBELLO2010,31(E2)S,:363-367.
OLIVEIRABL,etIdentificational.
advanced2017,40(oxidationoforganiccompoundsinlandfillleachatetreatedby6):730-741.
processes[J].
EnvironmentalTechnology,
[19] 程亮,张保林,徐丽,等.腐殖酸热分解动力学[J].化工学
报,2014,65(9):[20] BALACHANDRANV,3470-3478.
REVATHIB,RAJAB,etal.Vibrational
(FT-IRandFT-Raman)structureofspectrap-hydroxy-N-(andquantump-methoxychemicalstudieson
themolecularanline[(1):43-59.
J].IndianJournalofPureandAppliedPhysics,benylidene2017,55
)
[21] FRANCISCOJ,SCHLENGERP,MARIAG.Monitoringchanges
inthestructureandpropertiesofhumicsubstancesfollowing
ozonationScienceofusingtheUV-Vis,FTIRand1HNMRtechniques[J].
[22] QIANGZM,LIUTotalC,Environment,DONGBZ,2016,etal.541:Degradation623-637.
mechanism
ofalachlorduringdirectozonation[23] oxidation[PARKJ].Chemosphere,2010,78(and5):O517-526.
3/H2O2advancedfluorescentM,SNYDERmatterexcitation-emissionSA.Samplematrixhandling(EEM)andofdatadissolvedprocessingorganic
for
[24] XIBD,(DOM)HE[XJ].S,Chemosphere,DANGQL,2018,etal.193:Effect530-537.
ofinoculationmulti-stage
onthebacterialwastesandfungalcompostingcommunity[J].
structureduring
organicTechnology,municipal2015,196:solid399-405.
Bioresource
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